不同碳氮比對海水養(yǎng)殖廢水脫氮效果的影響

鄭冰冰，吳怡偉，李云輝，周弋鈴，王欣雨，趙陽國

中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山東 青島 266100

我國是水產(chǎn)養(yǎng)殖大國，2016年海產(chǎn)品總產(chǎn)量達(dá) 3 490.15×104t，占世界海產(chǎn)品總量的33.95%，可提供動(dòng)物性蛋白質(zhì)266.21×104t，滿足了人們對優(yōu)質(zhì)蛋白不斷增長的需求[1]. 海水養(yǎng)殖過程中投加的大量固體餌料等最終會(huì)分解成含硫、氮等污染物[2]. 海水養(yǎng)殖廢水中ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)、ρ(NH4+-N)和ρ(CODCr)分別為0.06～15.7、0.01～3.7、1.2～4.5和10～145 mg/L，C/N (碳氮比)變化較大[3]. 含氮廢水不僅污染受納水體、影響水生生物的健康，還對海洋生態(tài)的威脅越來越大[4]，因此海水養(yǎng)殖廢水的脫氮處理尤為重要. 根據(jù)理論計(jì)算，海水養(yǎng)殖廢水處理過程中，能夠通過全程硝化反硝化方式實(shí)現(xiàn)生物脫氮的最低C/N為5[5]，碳源不足是導(dǎo)致脫氮無法完成的關(guān)鍵因素. 生物完全脫氮過程包括有機(jī)氮礦化、氨氧化、亞硝態(tài)氮氧化、硝態(tài)氮還原、亞硝態(tài)氮還原等一系列過程，是由自養(yǎng)菌和異養(yǎng)菌協(xié)作完成的. 然而，處理低C/N海水養(yǎng)殖廢水時(shí)，在碳源匱乏壓力下，反應(yīng)器處理效果、生物膜中的EPS (胞外聚合物)狀態(tài)、脫氮環(huán)節(jié)中一系列酶促反應(yīng)的敏感性仍需進(jìn)一步分析.

已有學(xué)者研發(fā)了針對海水養(yǎng)殖廢水處理的工藝系統(tǒng)，并取得了較好的效果. 費(fèi)翔等[6]研究表明，A/O 工藝適用于處理流量大、鹽度高而營養(yǎng)鹽含量低的海水養(yǎng)殖廢水. MBBR (移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器)具有在低C/N下處理效果穩(wěn)定、不易發(fā)生堵塞、抗沖擊負(fù)荷能力較強(qiáng)、無污泥膨脹等一系列優(yōu)勢[7-8]. A/O-MBBR (缺氧/好氧-移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器)工藝結(jié)合了A/O工藝高效脫氮和MBBR工藝高生物量的優(yōu)勢，在海水養(yǎng)殖廢水處理中表現(xiàn)出很好的應(yīng)用前景.

該研究采用A/O-MBBR工藝處理模擬海水養(yǎng)殖廢水，通過降低模擬廢水中碳源含量，分析低C/N下其對廢水的處理效果，并對EPS成分及硝化反硝化酶活性進(jìn)行分析，探究低C/N影響A/O-MBBR工藝脫氮的機(jī)制，以期為海水養(yǎng)殖廢水高效脫氮處理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)器啟動(dòng)與運(yùn)行

A/O-MBBR反應(yīng)器(見圖1)材料為有機(jī)玻璃，有效容積為11.88 L. 反應(yīng)器通過隔板分為缺氧區(qū)、好氧區(qū)和沉淀區(qū)，缺氧區(qū)內(nèi)裝有攪拌裝置，好氧區(qū)內(nèi)設(shè)擋板和曝氣管. 其中，缺氧區(qū)和好氧區(qū)各填有1/3體積的PP材料制成的K3填料，直徑為25 mm，有效表面積>500 m2/m3. 缺氧區(qū)的尺寸為10 cm×10 cm×30 cm，體積為3 L；好氧區(qū)的尺寸為10 cm×36 cm×27 cm，體積為9.72 L；沉淀區(qū)在好氧區(qū)內(nèi)部，尺寸為5 cm×12 cm×14 cm，體積為0.84 L.

注：1—進(jìn)水桶； 2—進(jìn)水泵； 3—缺氧區(qū)； 4—攪拌裝置； 5—好氧區(qū)； 6—回流泵； 7—曝氣泵； 8—曝氣管； 9—沉淀區(qū)； 10—出水桶； 11—填料. 圖1 A/O-MBBR反應(yīng)器的示意Fig.1 The schematic diagram of A/O-MBBR reactor

反應(yīng)器處理廢水時(shí)，進(jìn)水首先與好氧區(qū)的回流硝化液混合，使用蠕動(dòng)泵將混合液泵入缺氧區(qū)，在缺氧區(qū)中與填料充分接觸完成反硝化反應(yīng)；通過溢流堰進(jìn)入好氧區(qū)，在好氧區(qū)中與掛膜填料一起流動(dòng)完成硝化過程，硝化液通過回流泵進(jìn)入缺氧區(qū)，部分出水溢流至沉淀區(qū)；在沉淀區(qū)，上清液通過出水口排出.

根據(jù)文獻(xiàn)[9]中海水養(yǎng)殖廢水成分〔ρ(NH4Cl)為18.00 mg/L、ρ(NaNO3)為30.00 mg/L、ρ(NaNO2)為3.30 mg/L、ρ(KH2PO4)為15.00 mg/L、ρ(CH3COONa)為159.00 mg/L、ρ(Na2CO3)為130.00 mg/L〕，自行配制模擬廢水. 反應(yīng)器啟動(dòng)接種污泥取自青島團(tuán)島污水處理廠二沉池及膠州灣底泥，加入模擬廢水后，控制A/O-MBBR反應(yīng)器中ρ(MLSS)(MLSS為混合液懸浮固體濃度)在2.00 g/L左右. 采用序批式進(jìn)水方式啟動(dòng)反應(yīng)器，前4周進(jìn)水各組分濃度分別為模擬養(yǎng)殖廢水水質(zhì)的0.25、0.50、0.75和1.00倍，第5周開始連續(xù)進(jìn)水，廢水成分不再變化. 反應(yīng)器啟動(dòng)完成后，保持ρ(TN)不變，鹽度穩(wěn)定在30‰，調(diào)節(jié)pH在6.8～7.2之間，逐漸降低進(jìn)水中CH3COONa濃度，使C/N由啟動(dòng)完成時(shí)的12依次降為6、5、4、3、2、1. 每個(gè)條件運(yùn)行時(shí)間為7 d，整個(gè)運(yùn)行階段中環(huán)境溫度約為20 ℃.

1.2 檢測及分析方法

1.2.1水質(zhì)檢測和分析

每天監(jiān)測進(jìn)、出水中各組分濃度，ρ(CODCr)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)分別采用重鉻酸鉀法、納氏試劑分光光度法、紫外分光光度法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法[10]測定；進(jìn)水中未添加有機(jī)氮，ρ(TN)等于ρ(NH4+-N)、ρ(NO3--N)、ρ(NO2--N)之和.

每天監(jiān)測缺氧區(qū)和好氧區(qū)中ρ(DO)、pH，其中ρ(DO)采用便攜式溶解氧分析儀(HACH-HQ30d，美國哈希公司)測定，pH采用精密pH計(jì)(E-201-C，上海雷磁儀器有限公司)測定.

1.2.2EPS分析

在每個(gè)條件結(jié)束時(shí)，參照文獻(xiàn)[11]的方法取反應(yīng)器缺氧區(qū)(A)和好氧區(qū)(O)載體生物膜樣品，根據(jù)C/N依次編號(hào)為A12、A6、A5、A4、A3、A2、A1和O12、O6、O5、O4、O3、O2、O1.

參照文獻(xiàn)[12]的方法，對EPS進(jìn)行提取和分析. 用50 mL離心管取混合均勻的生物膜樣品30 mL在2 000×g離心力下離心10 min，棄去上清液后原轉(zhuǎn)速和時(shí)間洗滌3次. 80 ℃下熱提10 min后再次離心，得到的上清液即為提取到的EPS. EPS含量通過蛋白質(zhì)和多糖來表征. 其中，蛋白質(zhì)含量采用改進(jìn)后的Folin-酚試劑法測定，以牛血清白蛋白為標(biāo)準(zhǔn)品；多糖含量采用苯酚-硫酸法測定，以葡萄糖為標(biāo)準(zhǔn)品.

EPS三維熒光光譜(3D-EEM)采用熒光分光光度計(jì)(F-4600, Hitachi, 日本)進(jìn)行測定. λEx(激發(fā)波長)范圍為200～400 nm，掃描間隔為5 nm；λEm(發(fā)射波長)范圍為200～500 nm，掃描間隔為5 nm；發(fā)射光與激發(fā)光的狹縫均設(shè)置為5 nm，掃描速率為 1 200 nm/min. 光譜圖采用Origin 2017軟件進(jìn)行繪制，按照表1[13]進(jìn)行分區(qū)，參照區(qū)域積分方法(fluorescence regional integration，簡稱FRI)[14]將熒光光譜所代表區(qū)域內(nèi)的熒光強(qiáng)度進(jìn)行積分，獲得區(qū)域積分值，用于解析三維熒光光譜圖.

表1 5個(gè)熒光積分區(qū)域[13]

1.2.3酶活性分析

參照文獻(xiàn)[15]的方法處理生物膜樣品、提取粗酶液并分析其活性. 取出一定體積生物膜，用0.01 mol/L的磷酸緩沖液(pH=7.4)沖洗3次；將生物膜溶液在4 ℃、20 kHz的聲波下處理3 min以打碎生物膜中的細(xì)胞結(jié)構(gòu). 然后將樣品置于4 ℃、7 000×g離心力下離心10 min，上清液即為提取到的粗酶液，用于氨單加氧酶(AMO)、亞硝酸鹽氧化酶(NOR)、亞硝酸鹽還原酶(NIR)、硝酸鹽還原酶(NR)活性及蛋白質(zhì)含量的測定. 按照文獻(xiàn)[16]的方法分別配制4種培養(yǎng)液，置于搖床中在30 ℃、150 r/min條件下培養(yǎng)一定時(shí)間后測定ρ(NO2--N)變化，以培養(yǎng)液中單位時(shí)間單位質(zhì)量蛋白質(zhì)產(chǎn)生或消耗的NO2--N表示酶活性，即μg/(min·mg)(以NO2--N計(jì)，下同).

2 結(jié)果與分析

2.1 降低C/N對反應(yīng)器運(yùn)行效能的影響

圖2為反應(yīng)器運(yùn)行期間進(jìn)、出水CODCr、NO3--N、NH4+-N、NO2--N、TN質(zhì)量濃度及其去除率變化情況. 由圖2可見：①C/N為12時(shí)，CODCr平均去除率為98.32%，出水ρ(CODCr)在1.00 mg/L以下；當(dāng)C/N降至1時(shí)，CODCr平均去除率為92.44%，出水ρ(CODCr)平均值為0.80 mg/L；C/N降低過程對反應(yīng)器去除CODCr無影響. ②降低C/N對反應(yīng)器去除NO3--N的影響較大. 隨著C/N降低，出水ρ(NO3--N)逐漸升高. C/N為12時(shí)，NO3--N去除效果最好，出水ρ(NO3--N)平均值為0.45 mg/L，去除率在90%以上；C/N降至5時(shí)，ρ(NO3--N)開始出現(xiàn)積累，隨著C/N持續(xù)降低，積累情況繼續(xù)加重；C/N為1時(shí)，出水ρ(NO3--N)平均值高達(dá)10.95 mg/L. ③C/N為12時(shí)，NH4+-N的去除率在90%以上，出水ρ(NH4+-N)平均值為0.44 mg/L；C/N由12降至1過程中，NH4+-N的去除率未受到太大沖擊；C/N為1時(shí)，出水ρ(NH4+-N)平均值為0.22 mg/L. ④C/N對反應(yīng)器去除NO2--N的影響較小，但NO2--N的去除需要更久的穩(wěn)定時(shí)間，所以C/N由12降至1過程中NO2--N去除率波動(dòng)較大，但在試驗(yàn)后期其去除率達(dá)到相對穩(wěn)定狀態(tài)，出水ρ(NO2--N)在0.12 mg/L左右. ⑤降低C/N對反應(yīng)器去除TN影響較大. 隨著C/N降低，出水ρ(TN)逐漸升高；進(jìn)水C/N 為12時(shí)，TN去除效果最好，出水ρ(TN)平均值為0.98 mg/L，其去除率在90%以上；隨著C/N的降低，TN去除率降低，在C/N降為3后，反應(yīng)器脫氮功能逐漸衰退，出水與進(jìn)水ρ(TN)相近；C/N為1時(shí)，出水ρ(TN)平均值高達(dá)11.34 mg/L.

圖2 C/N對CODCr、NO3--N、NH4+-N、NO2--N、TN去除效果的影響Fig.2 Effects of C/N on the removal of CODCr, NO3--N, NH4+-N, NO2--N and TN

圖3為反應(yīng)器運(yùn)行期間ρ(DO)和pH變化情況. 由圖3可見：好氧區(qū)ρ(DO)起初波動(dòng)較大，然后逐漸穩(wěn)定在8.50 mg/L左右；C/N由12降至5的過程中缺氧區(qū)ρ(DO)較低(<0.50 mg/L)，C/N為4時(shí)，ρ(DO)開始升高，當(dāng)C/N為1時(shí)達(dá)2.00 mg/L；隨著C/N的降低，缺氧區(qū)pH逐漸降低，C/N為12時(shí)pH平均值為7.70，C/N為1時(shí)pH平均值為7.19；C/N由12降至6后好氧區(qū)pH出現(xiàn)較大波動(dòng)，降至5后逐漸穩(wěn)定，整個(gè)運(yùn)行期間好氧區(qū)平均pH為7.94.

圖3 反應(yīng)器運(yùn)行期間ρ(DO)和pH的變化情況Fig.3 Changes of ρ(DO) and pH during reactor operation

2.2 不同C/N對生物膜中EPS含量及其組分的影響

微生物EPS中蛋白質(zhì)和多糖的含量變化如圖4所示. 由圖4可見，隨著C/N的降低，EPS含量逐漸降低，C/N為1時(shí)EPS含量比C/N為6時(shí)降低了47%. EPS中蛋白質(zhì)含量明顯降低，C/N由6降至3的過程中，C/N變化對缺氧區(qū)中細(xì)胞分泌蛋白質(zhì)的過程影響更大；C/N由3降至1的過程中，C/N的降低對缺氧區(qū)和好氧區(qū)中細(xì)胞分泌蛋白質(zhì)的過程影響減小. 隨著C/N的降低，缺氧區(qū)和好氧區(qū)微生物EPS中多糖含量出現(xiàn)不同變化趨勢. 缺氧區(qū)中多糖含量隨著C/N降低呈現(xiàn)先降后升的趨勢，C/N為2時(shí)多糖含量最低；好氧區(qū)中多糖含量呈現(xiàn)先升后降的趨勢，C/N 為3時(shí)多糖含量最高.

圖4 C/N對單位質(zhì)量生物膜EPS中蛋白質(zhì)和多糖含量的影響Fig.4 Effects of C/N on protein and polysaccharide content in extracellular polymers of biofilm per unit mass

圖5為生物膜EPS三維熒光光譜圖. EPS包括色氨酸蛋白類、酪氨酸蛋白類、腐殖酸類、富里酸類及溶解性的微生物產(chǎn)物等，通過計(jì)算得到不同進(jìn)水C/N對應(yīng)的EPS各分區(qū)熒光強(qiáng)度占比(見表2). 由表2可見：在反應(yīng)器運(yùn)行過程中，生物膜EPS中色氨酸蛋白類和溶解性微生物代謝產(chǎn)物占比較高；隨著進(jìn)水C/N的降低，在反應(yīng)器的缺氧區(qū)生物膜EPS中，酪氨酸蛋白類、色氨酸蛋白類和富里酸類物質(zhì)的占比升高，溶解性微生物代謝產(chǎn)物的占比降低，腐殖酸類物質(zhì)占比先降后升；好氧區(qū)生物膜EPS中，酪氨酸蛋白類和富里酸類物質(zhì)的占比升高，色氨酸蛋白類和腐殖酸類物質(zhì)占比出現(xiàn)較小波動(dòng)，溶解性微生物代謝產(chǎn)物占比降低.

2.3 降低C/N對微生物酶活性的影響

在C/N逐漸降低的過程中，反應(yīng)器中和脫氮相關(guān)的微生物酶的活性變化見圖6. 由圖6可見：在反應(yīng)器的運(yùn)行周期內(nèi)，NIR和NR活性隨C/N降低而降低，C/N的降低對NR活性影響更大，對硝酸鹽還原菌表現(xiàn)出更明顯的抑制作用；AMO和NOR活性均出現(xiàn)先減后增的趨勢，C/N的降低對AMO、NOR活性的影響較小，對氨氧化菌和亞硝酸鹽氧化菌未表現(xiàn)抑制作用.

表2 不同C/N下反應(yīng)器缺氧區(qū)、好氧區(qū)生物膜EPS中各組分占比

圖6 C/N對NIR和NR、AMO和NOR的影響Fig.6 Effects of C/N on nitrite reductase (NIR) and nitrate reductase (NR),ammonia monooxygenase (AMO) and nitrite oxidase (NOR)

3 討論

硝化反應(yīng)是將NH4+-N氧化為NO2--N并進(jìn)一步氧化為NO3--N的過程，該過程一般由自養(yǎng)型好氧微生物在好氧區(qū)完成，反應(yīng)過程中硝化菌以O(shè)2為電子受體，從NH4+-N和NO2--N的氧化反應(yīng)中獲得能量. 該研究中，NH4+-N和NO2--N的去除未受到C/N降低的影響，C/N為1時(shí)，出水ρ(NH4+-N)和ρ(NO2--N)分別為0.22和0.12 mg/L(見圖2)，硝化反應(yīng)中AMO和NOR活性隨著C/N的降低有升高趨勢(見圖6). 反應(yīng)器好氧區(qū)曝氣充足，ρ(DO)在8.5 mg/L左右(見圖3)，大量的O2可為硝化反應(yīng)提供充足的電子受體，使硝化菌順利完成硝化反應(yīng). 研究[17-18]表明，碳源的減少不會(huì)對硝化反應(yīng)產(chǎn)生較大影響，低C/N對反應(yīng)器去除CODCr、NH4+-N、NO2--N的影響較小，碳源的減少不會(huì)抑制硝化反應(yīng)，這與該研究結(jié)果一致.

反硝化是將NO3--N還原為NO2--N并進(jìn)一步還原為N2的過程，該過程一般是異養(yǎng)型兼性反硝化菌在ρ(DO)較低的缺氧區(qū)完成，反硝化菌以硝酸鹽和亞硝酸鹽中的氮為電子受體，從電子供體(有機(jī)碳)的氧化反應(yīng)中獲得能量. 該試驗(yàn)中，C/N由6降為5后NO3--N去除率降低，出水中NO3--N在第4天開始出現(xiàn)積累；隨著C/N由5逐漸降低，NO3--N的積累程度也越來越嚴(yán)重(見圖2)，但是在整個(gè)運(yùn)行過程中NO2--N沒有出現(xiàn)積累現(xiàn)象. 反硝化中NR活性隨C/N 降低受到明顯抑制，而NIR活性受影響較小(見圖6)；同時(shí)缺氧區(qū)pH的降低(見圖3)也說明反硝化速率的降低. 研究表明，當(dāng)外碳源不足時(shí)，反硝化菌會(huì)消耗內(nèi)碳源聚-β-羥丁酸(PHB)進(jìn)行反硝化作用，但內(nèi)碳源是通過消耗外碳源合成的[19]，并且內(nèi)碳源降解速率慢不足以提供反硝化需要的電子[20]. C/N為5時(shí)，試驗(yàn)階段的前3 d反硝化菌主要利用內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化作用，由于內(nèi)碳源的降解速率慢使NO3--N去除率降低(見圖2)；自第4天開始，內(nèi)碳源不足以提供反硝化所需碳源，NO3--N出現(xiàn)累積現(xiàn)象；同時(shí)，NO3--N得電子的能力弱于O2，缺氧區(qū)中兼性微生物首先以O(shè)2為電子受體降解有機(jī)物[21]，因此當(dāng)碳源不足時(shí)，缺氧區(qū)O2消耗速率降低，ρ(DO)升高(見圖3)進(jìn)一步抑制NO3--N的反硝化進(jìn)程. 以NO2--N為電子受體的短程反硝化比以NO3--N為電子受體的全程反硝化所需的碳源少40.74%[22]，同時(shí)AMO和NOR活性的提高(見圖6)使更多的NO2--N在好氧區(qū)直接轉(zhuǎn)化為NO3--N，所以碳源的減少不會(huì)造成NO2--N的積累. 因此可以適當(dāng)降低好氧區(qū)曝氣量，在ρ(DO)較低下實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化，進(jìn)而提高低C/N下的TN去除率.

EPS是在一定環(huán)境條件下微生物分泌到胞外的高分子聚合物，主要由多糖、蛋白質(zhì)和核酸等組成[23]. EPS不僅為微生物提供保護(hù)層以抵御環(huán)境的驟變，也能為饑餓的微生物提供碳源和能量[24]，有助于提高出水水質(zhì)、降解有機(jī)物、減少懸浮顆粒，影響廢水生物處理性能[25-26]. C/N對EPS的影響主要體現(xiàn)在蛋白質(zhì)與多糖含量的變化. 該研究用蛋白質(zhì)和多糖含量變化表征EPS的變化，C/N由6降為1的過程中，缺氧區(qū)EPS含量的明顯下降(見圖4)是NO3--N的去除受到影響的重要原因；同時(shí)，EPS降解產(chǎn)生含氮小分子有機(jī)物，是導(dǎo)致出水ρ(TN)比進(jìn)水高的原因之一. C/N對于EPS的產(chǎn)量有著重要的影響，隨著C/N升高，EPS含量呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢[27]. 胡小兵等[28]對EPS影響活性污泥吸附生活污水碳源的研究發(fā)現(xiàn)，EPS含量越大，污泥絮凝體的吸附能力越強(qiáng)，污水污染物的去除率越高. 另外，EPS可被細(xì)菌作為碳源利用，當(dāng)環(huán)境中營養(yǎng)物質(zhì)缺乏時(shí)被微生物降解利用，從而缺氧區(qū)的EPS含量降低. SMP(溶解性微生物代謝產(chǎn)物)在反應(yīng)器生物膜EPS中的占比隨C/N降低而降低(見表2)，而細(xì)胞饑餓時(shí)會(huì)產(chǎn)生更多SMP[29]，且SMP可被生物降解[30]. NI等[31]認(rèn)為，在碳源不足時(shí)異養(yǎng)菌依賴硝化菌產(chǎn)生的SMP生存，致使其在EPS中占比降低. 進(jìn)水C/N降低過程中，缺氧區(qū)生物膜EPS中腐殖酸類物質(zhì)占比出現(xiàn)波動(dòng)，但未減少，好氧區(qū)中腐殖酸類物質(zhì)的占比有增高趨勢. 姚璐璐等[13]對城市污水中溶解性有機(jī)物去除的研究表明，腐殖酸屬于難降解有機(jī)物，在反應(yīng)器中有累積趨勢. Ⅰ和Ⅱ熒光區(qū)物質(zhì)屬于易生物降解有機(jī)物，Ⅲ和Ⅳ熒光區(qū)物質(zhì)為可生物降解有機(jī)物，可見A/O-MBBR反應(yīng)器內(nèi)生物膜EPS中可以被微生物降解利用的有機(jī)物占95%以上，可為反硝化提供必要的碳源.

碳源不足抑制了NR活性，造成海水養(yǎng)殖廢水中NO3--N積累，生物反硝化不徹底. 為了實(shí)現(xiàn)TN的高效去除，一方面可以適當(dāng)減少好氧區(qū)的曝氣量，降低ρ(DO)，形成NO2--N積累，實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化過程；另一方面可以在缺氧區(qū)中適量補(bǔ)充廉價(jià)碳源，如活性污泥發(fā)酵產(chǎn)物，以降低碳源不足對反硝化過程的抑制.

4 結(jié)論

a) 海水養(yǎng)殖廢水中C/N由12降至1的過程中，氨氧化、亞硝酸鹽氧化相關(guān)酶活性不受影響，NH4+-N、NO2--N去除效果不受影響；而反硝化酶在C/N小于5時(shí)受到抑制，NO3--N積累嚴(yán)重.

b) C/N降低過程中，異養(yǎng)反硝化反應(yīng)電子供體出現(xiàn)由外碳源向內(nèi)碳源和EPS的轉(zhuǎn)換，但由于內(nèi)碳源降解速率慢且含量有限，導(dǎo)致相關(guān)酶活性隨碳源減少而降低.

c) 碳源不足是造成海水養(yǎng)殖廢水生物反硝化不徹底的主要原因，可通過降低缺氧區(qū)含氧量或補(bǔ)充碳源等方式提高脫氮效果.